中國天然林資源保護工程溫室氣體排放及凈固碳能力

劉博杰，逯　非，王效科，劉魏魏，王莉雁，饒恩明，張　路，鄭　華

1 中國科學院生態環境研究中心　城市與區域生態國家重點實驗室，北京　100085　　2 中國科學院大學，北京　 100049　　3 全球變化研究協同創新中心，北京　100875

?

中國天然林資源保護工程溫室氣體排放及凈固碳能力

劉博杰1,2，逯非1,3,*，王效科1,3，劉魏魏1,2，王莉雁1,2，饒恩明1，張路1，鄭華1

1 中國科學院生態環境研究中心城市與區域生態國家重點實驗室，北京1000852 中國科學院大學，北京 1000493 全球變化研究協同創新中心，北京100875

基于天然林資源保護工程(簡稱天保工程)一期(2000—2010年)營造林過程工程邊界內碳排放和邊界外碳泄漏的計算，分析了天保工程及各區域碳排放和碳泄漏年際變化及影響因素，對比了天保工程及各區域碳排放和碳泄漏的組成特征，研究了天保工程及各區域凈固碳量的變化特征。結果表明：天保工程一期西北、中西部地區、南部地區、東北地區和天保工程的碳排放分別為0.89、1.47、0.09、2.45 TgC；碳泄漏分別為3.17、3.11、6.50、12.78 TgC。工程措施和碳排放強度的區域性差異導致各區域碳排放組成特征不同。造林及配套森林基礎設施建設是西北、中西部地區和南部地區最大的工程措施碳排放；新造林及森林管護是東北地區最大的工程措施碳排放。相應地，各種物資消耗中，建材是西北、中西部地區和南部地區最大的物資碳排放；燃油是東北地區最大的物資碳排放。天保工程在工程邊界內外引起的額外溫室氣體排放量達到15.23 TgC,抵消了工程固碳效益的9.82%；在西北、中西部地區、南部地區和東北地區的抵消作用分別為10.08%、8.16%和11.24%。天保工程一期凈固碳量為139.77 TgC,年均凈固碳量為12.71 TgC/a。因此，碳排放和碳泄漏對天保工程固碳的抵消較小，工程一期在我國溫室氣體減排和減緩全球氣候變暖上做出了巨大貢獻。避免工程基礎設施的盲目建設和對工程進行合理規劃是減少溫室氣體排放的可能途徑。

天然林資源保護工程；碳排放；碳泄漏；凈固碳量；溫室氣體

工業革命以來，由于人類化石燃料燃燒和土地利用變化導致CO2排放480 PgC[1]。近十年，全球平均CO2濃度年增加量為(2.0±0.1) μL/L[2]。森林在全球和區域碳循環中具有重要作用。目前全球森林生物量碳儲量為(363±28) PgC，東亞地區和中國生物量碳儲量分別占全球的2.46%和1.69%[3-4]。同時，在森林的固碳方面，全球每年森林的總固碳量為(2.4±0.4) PgC/a[3]。東亞季風區亞熱帶森林凈生態系統生產力(NEP)占全球森林NEP的8%[5]。我國目前森林的固碳能力為78.8 TgC/a并將持續到本世紀中葉[6]。通過林業生態系統固定CO2以減緩全球氣候變化已成為國際社會的基本共識[7]。林業碳匯是《京都議定書》規定的溫室氣體減排途徑之一[8-9]。在《京都議定書》規定的清潔發展機制(CDM)下，發達國家可通過林業碳匯項目獲得碳信用額度用于抵減溫室氣體排放量[10]。人口密度與森林碳密度之間具有顯著負相關關系[11]。全球每年由于人類毀林產生的碳排放高達(2.9±0.5) PgC/a，是僅次于化石燃料燃燒的碳排放源[3]。為減少發展中國家因毀林和森林退化造成的碳排放，《聯合國氣候變化框架公約》2005年第11屆締約方大會上正式提出了“減少毀林及退化造成的碳排放”(Reducing Emissions from Deforestation and Degradation, REDD)項目，REDD+是REDD的延伸，其中“+”指增加碳儲量[12]。明確CDM林業碳匯項目和REDD+項目對溫室氣體減排的貢獻要求項目的固碳能力具有可測量性、可報告性和可核實性[13-14]。

目前，國內外已有學者對林業碳匯項目的固碳能力展開研究，認為項目的開展具有可觀的固碳效益[15-18]。然而，林業碳匯項目固碳的有效性要求將項目隱藏的碳排放和碳泄漏剔除以保證固碳的額外性[19]。林業碳匯項目邊界內的造林成本來源于種植(清理整地、定植、施肥)、撫育(幼林除草、施肥)和運輸[20]。以上過程所需物資如燃油、灌溉、肥料、藥劑和建材在生產和運輸過程會導致林業碳匯項目邊界內產生“碳排放”[21-22]。另外，林業碳匯項目可通過活動轉移、市場影響、排放轉移和生態泄漏直接或間接導致項目邊界外溫室氣體排放增加，即“碳泄漏”[23]。林業碳匯項目中的造林再造林和森林保護都可能通過活動轉移和市場影響產生碳泄漏[24]。碳泄漏可在區域乃至全球尺度上產生，部分甚至能夠全部抵消項目的固碳效益[25]。目前針對林業碳匯項目碳泄漏的研究主要集中于森林保護項目邊界內木材產量調減所導致的邊界外木材采伐量增加產生的溫室氣體排放，研究結果表明，碳泄漏抵消森林保護固碳效益的比例可高達90%左右，政策保障和加強區域間森林保護合作有助于減少碳泄漏[26-28]。Henders等[29]總結了計算REDD項目碳泄漏的34種方法并將其分為9組，其中6組用于計算活動轉移碳泄漏，3組用于計算市場影響產生的碳泄漏。碳排放和碳泄漏或多或少抵消了林業碳匯項目的固碳效益。林業碳匯項目對溫室氣體減排的實際貢獻應體現為凈固碳能力或凈減排潛力，即項目實測固碳量扣除碳排放和碳泄漏等折扣因素[30]。目前國內外已有學者對造林項目的凈固碳能力展開研究并依據凈固碳能力的結果對項目的減排有效性給出了評價，然而上述研究均在較小尺度上展開，對項目碳排放和碳泄漏的計算也有待完善[16-18]。

20世紀70年代以來，我國相繼實施了天然林資源保護工程、退耕還林工程、“三北”防護林工程、京津風沙源工程等重大生態工程。這些工程的實施，極大促進了我國森林資源的固碳功能[31-35]。同時也為我國實現2020年碳排放強度比2005年下降40%—45%的目標和2030年左右溫室氣體排放有望達到峰值的承諾提供了有力保障[36]。天保工程是一項以促進我國天然林資源的恢復和發展為主旨的生態建設及重建工程[31]。該工程自1998年試點啟動，于2000年正式全面啟動，一期工程時間為2000—2010年。天保工程的主要內容包括森林分類區劃、調減和停止天然林采伐、生態公益林和商品林建設和基礎保障體系建設[37]。目前已有關于天保工程新增人工林固碳量的研究，結果表明天保工程一期人工林固碳量為33.67 TgC，至2020年工程二期結束可達96.03 TgC[35]。除此之外，調減木材產量也是天保工程固碳的主要途徑，占固碳總量的比例可達51.62%[31]。然而上述研究對工程的碳排放和碳泄漏尚未評估，溫室氣體排放對工程固碳抵消的不確定性還需要進一步明確。本研究以天保工程為研究對象，從大尺度上計算了天保工程及各區域的碳排放、碳泄漏和凈固碳量，對揭示天保工程在減緩全球氣候變化和溫室氣體減排的凈貢獻方面具有重要意義。

1 　研究方法

1.1研究區域

本研究所涉及的范圍包括天保工程實施的17個省(自治區、直轄市)。基于計算參數的空間異質性和天保工程實施方案，本研究將工程劃分為3個研究區域(表1和圖1)。西北、中西部地區主要包括位于黃河上中游地區的8個省(自治區)；南部地區主要包括位于長江上游地區的7個省(自治區、直轄市)；東北地區包括2個省。由于內蒙古地區造林活動主要在黃河上中游地區而調減木材產量主要在東北地區，因此本研究在計算碳排放和新造林固碳量時將內蒙古劃歸為西北、中西部地區，計算調減木材產量固碳量和碳泄漏時劃歸為東北地區。

表1　天保工程研究區域劃分

圖1　天保工程研究區域圖Fig.1　Research zoning of Natural Forest Protection Program

1.2天保工程邊界內碳排放和邊界外碳泄漏計算

本研究計算了天保工程一期2000—2010年每年工程邊界內造林、營林產生的碳排放以及工程實施導致邊界外產生的碳泄漏。邊界內碳排放指天保工程造林、營林過程物資使用和能源消耗產生的溫室氣體排放。邊界外碳泄漏指由天保工程引起的，工程措施外的人類活動溫室氣體排放。“邊界”的劃定是基于工程的內容和措施，而非地域邊界。因此碳泄漏可能發生在工程區域內也可能發生在工程區域外。本研究碳泄漏指天保工程木材產量調減導致邊界外溫室氣體排放的增加量。

1.2.1碳排放計算

本研究基于《中國林業統計年鑒》統計指標將天保工程分為森林基礎設施建設、造林、新造林及森林管護和跡地更新四項主要工程措施。其中，森林基礎設施建設包括護林宣傳牌、圍欄和林區道路建設；造林包括耕整地、造林地除草、種植、施肥、灌溉和飛播；新造林及森林管護包括巡視、病蟲害防治和新造林撫育。將每項工程措施下各項營造林活動的碳排放求和得到各項工程措施碳排放。每項營造林活動碳排放的計算：

Eit=EFi×Mit

(1)

式中，Eit為第i種物資于第t年碳排放(tC)；EFi為第i種物資的碳排放參數(tC/t)；Mit為第i種物資于第t年的消耗量(t)。表2列出了工程消耗的物資種類、物資名稱及相應的碳排放參數。Mit依據各項營造林活動每年的實施面積和單位面積需要投入的物資量確定。各項營造林活動每年的實施面積參考《中國林業統計年鑒》[45]，單位面積物資投入量參考相關造林技術規程。本研究以陜西、四川和吉林分別作為西北、中西部地區、南部地區和東北地區的典型工程省份，計算典型工程省份每年碳排放并分別推算至3個區域:

Ejt=Ekt×Sjt/Skt

(2)

式中，Ejt為第j區域于第t年碳排放(tC)；Ekt為第k典型工程省份于第t年碳排放(tC)；Sjt為第j區域于第t年工程實施面積(hm2)；Skt為第k典型工程省份于第t年工程實施面積(hm2)。

表2　工程消耗的物資種類、物資名稱及碳排放參數

①復合肥指N，P，K純養分質量各占肥料質量的15%; ②殺蟲劑的碳排放參數指常見林業殺蟲劑甲氰菊酯、敵敵畏、阿維菌素、吡蟲啉和達螨靈的平均值

1.2.2碳泄漏計算

調減木材產量是天保工程的主要內容之一。然而，隨著社會經濟的發展，人們對能源和木材的需求并沒有減少。長期以來，薪材一直是工程區重要的能源類別。工程實施前的幾年，每年全國薪材產量在400萬m3左右，大約折合煤炭200萬t[45]。工程實施期間每年全國木材產量(原木和薪材)也呈上升趨勢[45]。基于此，本研究天保工程碳泄漏的計算包括以下兩部分內容。

(1)工程區薪材產量調減導致工程邊界外煤炭使用量增加而產生的溫室氣體排放。工程區各區域薪材調減量:

W1jt= (Yjt-Yj0) ×Pjt

(3)

式中，W1jt為第j區域于第t年薪材調減量(m3)；Yjt為第j區域于第t年木材產量(m3)；Yj0為第j區域于1997年木材產量(m3)；Pjt為第j區域于第t年薪材產量占工程區木材總產量的比例(%)。由于缺乏工程區薪材調減量的直接數據，本研究假設工程區調減采伐量中的薪材比例和全國木材產量中的薪材比例是一樣的。各區域每年木材和薪材產量的數據來源為《中國林業統計年鑒》[45]。

工程區薪材調減導致煤炭使用的增加量:

Cjt=W1jt/ 2

(4)

式中，Cjt為第j區域于第t年煤炭使用的增加量(t)；每噸煤炭可替代薪材2m3[46]。

煤炭使用量的增加產生的碳泄漏：

L1jt=Cjt×EFc

(5)

式中，L1jt為第j區域于第t年工程邊界外煤炭使用量增加產生的碳泄漏(tC)；EFc為煤炭的碳排放參數(0.469 tC/t)[30]。

(2)工程區原木產量調減導致工程邊界外用材林造林面積增加而產生的溫室氣體排放。工程區各區域原木調減量：

W2jt= (Yjt-Yj0) -W1jt

(6)

式中，W2jt為第j區域于第t年原木調減量(m3)。

工程區原木產量減少導致工程邊界外新造用材林面積：

Ajt= (W2jt/ 0.59) /Vj

(7)

式中，Ajt為第j區域于第t年工程邊界外新造用材林面積(hm2)；0.59為商品材出材率[31]；Vj為第七次全國森林資源清查第j區域森林平均單位面積蓄積量(m3hm-2)。

工程邊界外新造用材林產生的碳泄漏：

L2jt=Ajt×EFaj

(8)

式中，L2jt為第j區域于第t年工程邊界外新造用材林產生的碳泄漏(tC)；EFaj為第j區域單位面積用材林造林碳排放量(tC/hm2)。

1.3凈固碳量計算

基于2000—2010年各工程區域每年碳排放和碳泄漏的計算結果，結合工程新造林和調減木材產量兩項固碳量，計算了天保工程一期各區域每年凈固碳量：

NCSjt=CSajt+CSbjt-Ejt-L1jt-L2jt

(9)

式中，NCSjt為第j區域于第t年工程凈固碳量(tC)；CSajt為第j區域于第t年工程新造林固碳量(tC)；CSbjt為第j區域于第t年調減木材產量固碳量(tC)；Ejt為第j區域于第t年工程邊界內碳排放(tC)。本研究基于天保工程各工程省份每年累積新造林面積和各工程省份人工幼齡林固碳率計算各工程省份每年新造林固碳量，計算如(10)所示。根據各工程省份每年新造林固碳量，計算各工程區域每年新造林固碳量CSajt:

CSakt=CSRk×Skt

(10)

式中，CSakt為第k省于第t年工程新造林固碳量(tC)；CSRk為第k省人工幼齡林固碳率(t C hm-2a-1)[47]；Skt為第k省于第t年累計新造林面積(hm2)。以天保工程實施前的1997年為基準，計算各工程區域每年調減木材產量固碳量CSbjt:

CSbjt= (Yjt-Yj0) ×CSRY

(11)

式中,CSRY為調減單位體積木材產量固碳量0.68 tC/m3[31]。

2　結果與分析

2.1天保工程及各區域碳排放

2.1.1碳排放年際變化

圖2　天保工程及各區域碳排放變化　Fig.2　Variance of carbon emissions in Natural Forest Protection Program and respective regions

基于天保工程及各區域2000—2010年每年各項營造林活動物資消耗量的計算及各種物資的碳排放參數，計算了天保工程及各區域碳排放的年際變化(圖2)。天保工程一期營造林活動共產生碳排放2.45 TgC。不同區域碳排放存在明顯差異。其中，南部地區>西北、中西部地區>東北地區。整個工程期內，上述3個區域的碳排放分別為1470.82 GgC，885.70 GgC和91.72 GgC。各區域年際碳排放變化與造林面積的變化具有明顯的一致性。各區域碳排放的變化主要取決于造林面積的變化，由造林面積變化導致的燃油、灌溉、肥料、建材和藥劑消耗的變化是碳排放發生改變的主要原因。南部地區和西北、中西部地區碳排放變化趨勢較為接近。2000—2001年，兩個區域的碳排放隨著造林面積的增加而上升，西北、中西部地區碳排放于2002年達到峰值129.10 GgC。2002—2007年，兩個區域的碳排放隨造林面積的減少而下降。2008年開始，兩個區域碳排放又隨造林面積的增加而上升，南部地區碳排放于2009年達到峰值188.79 GgC。東北地區只有2000—2002年有新造林，2002年后碳排放基本保持穩定，主要由新造林和森林管護所產生。由于南部地區和西北、中西部地區是天保工程碳排放的主要貢獻區域，因此天保工程碳排放的變化趨勢與這兩個區域也基本一致。

2.1.2各工程措施碳排放組成特征

本研究將各項營造林活動劃分為4項主要工程措施：森林基礎設施建設、造林、新造林及森林管護和跡地更新[45]，明確了天保工程一期整個工程及各區域工程措施碳排放的組成特征(圖3)。

圖3　天保工程及各區域工程措施碳排放　Fig.3　Carbon emissions of program measures in Natural Forest Protection Program and respective regionsN：西北、中西部地區 northwest and mid-west regions，S：南部地區 south region，E：東北地區 northeast region，NFPP：天保工程 Natural Forest Protection Program

森林基礎設施建設是西北、中西部地區最大的碳排放，占碳排放總量的57.88%，其次是造林，占碳排放總量的22.06%，這兩項工程措施占碳排放總量的79.94%(圖3)。因而造林及配套森林基礎設施建設是西北、中西部地區主要的碳排放。造林是南部地區最大的碳排放，占碳排放總量的52.18%，其次是森林基礎設施建設，占碳排放總量的34.94%，這兩項工程措施占碳排放總量的87.12%。因而造林及配套森林基礎設施建設也是南部地區的主要碳排放。然而，東北地區新造林及森林管護是主要的碳排放，占碳排放總量的68.72%，造林及配套森林基礎設施建設占碳排放總量的31.28%。

各區域工程措施碳排放組成的不同與天保工程實施任務的區域性差異有關。人工造林是西北、中西部地區和南部地區天保工程的主要工程措施，兩個區域造林面積之和占天保工程一期造林總面積的98.54%，因而由造林及配套森林基礎設施建設產生的碳排放是這兩個區域的主要碳排放。南部地區造林碳排放是西北、中西部地區的3.93倍，高出的碳排放中95.83%是由南部地區經濟林施肥碳排放大于西北、中西部地區經濟林施肥引起的。天保工程一期南部地區經濟林造林面積占整個工程一期經濟林造林總面積的78.46%，是西北、中西部地區經濟林造林面積的3.64倍。由于經濟林需要每年施加基肥并追肥，因而肥料消耗、運輸和造林地氧化亞氮直接排放是南部地區造林碳排放明顯高于西北、中西部地區的主要原因。東北地區天保工程主要以天然林資源保護和森林植被恢復為主，因而森林巡視、撫育和防火是主要的碳排放[48]。對于天保工程，造林及配套森林基礎設施建設是主要的工程措施碳排放，二者合計占碳排放總量的82.43%，其中森林基礎設施建設占43.04%，造林占39.39%。

2.1.3各工程措施碳排放強度

為了解各工程措施在不同區域的單位面積平均碳排放(碳排放強度)，本研究匯總了新造林及森林管護、造林兩項工程措施及措施下各項目的碳排放強度(表3)。造林的碳排放強度包含了配套森林基礎設施建設的碳排放強度。相同工程措施的碳排放強度在不同區域存在差異，這主要是由于計算不同區域各工程措施碳排放時參數選取的空間異質性所致。由于東北地區天保工程沒有經濟林造林和飛播造林，因此這兩項措施未計入該區域的碳排放。

表3　天保工程及各區域各工程措施碳排放強度

造林措施下各項目的碳排放強度大于新造林及森林管護措施下各項目的碳排放強度(表3)，這與2.1.2中造林及配套森林基礎設施建設是西北、中西部地區、南部地區和天保工程主要碳排放的結果相一致。在造林措施下各項目中，經濟林人工造林的碳排放強度是生態林的17.74—23.09倍，是飛播造林的18.47—24.09倍。相比于生態林的粗放型管理，經濟林營造過程中化肥的施用是導致經濟林碳排放強度高于生態林的主要原因。由于工程區調減木材產量導致工程邊界外額外新造林主要以速生豐產林為主，培育模式相比生態林更加精細化，因此本研究采用經濟林的碳排放強度參數作為公式(8)的EFaj[49]。東北地區的EFaj由西北、中西部地區替代。

2.1.4各種物資消耗碳排放組成特征

為了進一步明確天保工程碳排放的組成特征，本研究將各項營造林活動消耗的物資劃分為5類：燃油、灌溉、建材、肥料和藥劑，對天保工程一期整個工程及各區域各類物資消耗的碳排放組成特征進行了研究(圖4)。

圖4　天保工程及各區域各種物資消耗碳排放構成Fig.4　Carbon emission proportion of different categories of materials consumed in Natural Forest Protection Program and respective regions

對于西北、中西部地區和南部地區，建材是最大的碳排放，其次是燃油與肥料(圖4)。肥料占南部地區碳排放總量的比例高于西北、中西部地區，這與2.1.2中分析的南部地區經濟林造林碳排放大于西北、中西部地區相一致。東北地區主要以森林管護為主，相關管護措施包括摩托車巡視和航空巡視消耗的燃料是該區域主要的碳排放。藥劑和灌溉產生的碳排放占各區域碳排放總量的比例不到10%。對于天保工程，建材是最大的碳排放，其次是肥料和燃油，藥劑和灌溉在碳排放總量中所占比例僅為6.35%。

2.2天保工程及各區域碳泄漏

基于天保工程區木材產量調減導致工程邊界外煤炭使用量增加和新造用材林面積增加，計算了煤炭替代和新造用材林面積增加造成的碳泄漏。天保工程一期碳泄漏總量為12.78 TgC，其中煤炭替代碳泄漏2.88 TgC，新造用材林碳泄漏9.90 TgC。西北、中西部地區、南部地區和東北地區碳泄漏分別為3.17、3.11 TgC 和6.50 TgC，其中煤炭替代碳泄漏分別為1.34、1.03 TgC和0.51 TgC；新造用材林碳泄漏分別為1.83、2.08 TgC和5.99 TgC。可以看出，西北、中西部地區和南部地區煤炭替代碳泄漏和新造用材林碳泄漏結果較為接近，而東北地區新造用材林碳泄漏明顯大于其他兩個區域。東北地區原木調減量分別是西北、中西部地區和南部地區的3.46和2.89倍，相應地工程邊界外新造用材林面積和由此造成的碳泄漏也大于西北、中西部地區和南部地區。各區域新造用材林碳泄漏均大于煤炭替代碳泄漏，這主要是由于各區域原木調減量均大于薪材調減量。

2.3天保工程及各區域凈固碳量

由于各區域工程實施內容的側重點和完成情況有所不同，因此3個區域固碳量、碳排放、碳泄漏和凈固碳量的年際變化和結果具有明顯差異(圖5,表4)。隨著新造林面積的累積，西北、中西部地區、南部地區和整個天保工程新造林固碳量自2000年至2010年逐年增加，占固碳總量的比例也逐年提高(圖5)。東北地區自2002年以后沒有新造林，因此該區域新造林固碳量自2002年后呈穩定變化。西北、中西部地區、南部地區和天保工程每年碳排放和碳泄漏總量抵消當年固碳總量的比例隨固碳總量的增加而逐年減少。然而東北地區由于固碳總量的變化比較穩定，因此每年碳排放和碳泄漏總量抵消當年固碳總量的比例也較為穩定。天保工程及3個區域凈固碳量的變化與固碳總量的變化相一致，說明碳排放和碳泄漏對固碳總量具有抵消作用，但并沒有影響凈固碳量的變化趨勢，對凈固碳量變化起主導作用的還是固碳總量。

通過各個區域固碳量、碳排放、碳泄漏的對比得出(表4)：西北、中西部地區和南部地區新造林固碳量大于調減木材產量固碳量，而東北地區調減木材產量固碳是主要的固碳組成部分。碳泄漏是天保工程及3個區域的主要溫室氣體排放組成，占溫室氣體排放總量的67.91%—98.61%。不同區域碳排放和碳泄漏對固碳效益的抵消強度不同，表現為東北地區>西北、中西部地區>南部地區。從整個天保工程來看：調減木材產量固碳量大于新造林固碳量，碳泄漏大于碳排放。天保工程在工程邊界內外引起的額外溫室氣體排放量達15.23 TgC，抵消了工程固碳效益的9.82%。因此，碳排放和碳泄漏對天保工程固碳的抵消較小。天保工程一期凈固碳量為139.77 TgC，年均凈固碳量為 12.71 TgC/a。

圖5天保工程及各區域固碳量、碳排放、碳泄漏和凈固碳量變化Fig.5　Variance of carbon sequestration, carbon emissions, carbon leakage and net carbon sequestration in Natural Forest Protection Program and respective regions2008年南部地區木材產量大于1997年木材產量，因此調減木材產量固碳量為負值；相應地，調減木材產量引起的工程邊界外碳泄漏為0

3　討論

天保工程不同區域碳排放及其組成特征、碳泄漏和凈固碳量存在差異。這主要是由工程實施目標和側重點的區域性差異導致的。西北、中西部地區和南部地區以大力增加和恢復林草植被為中心，相應地造林及配套森林基礎設施建設是最大的工程措施碳排放，建材是最大的物資碳排放；東北地區以保護現有天然林資源為目標，相應地新造林及森林管護是最大的工程措施碳排放，燃油是最大的物資碳排放[48]。從整個天保工程看，建材是最大的物資碳排放，占碳排放總量的比例接近50%。天保工程建材碳排放總量的91%來自林區道路建設。Gaboury等[50]也發現道路建設和維護是造林最大的溫室氣體排放措施，占造林各措施溫室氣體排放總量的46%。因此，造林工程實施前應對林區道路進行合理規劃，避免盲目建設造成建材的浪費和相應溫室氣體排放的增加。

表4天保工程及各區域固碳量、碳排放、碳泄漏及凈固碳量

Table 4Carbon sequestration, carbon emissions, carbon leakage and net carbon sequestration in Natural Forest Protection Program and respective regions

地區Regions新造林固碳量/TgCCarbonsequestrationofafforestation占固碳總量比例/%Fractionintotalcarbonsequestration調減木材產量固碳量/TgCCarbonsequestrationofwoodproductionreduction占固碳總量比例/%Fractionintotalcarbonsequestration碳排放/TgCCarbonemissions占溫室氣體排放總量比例/%Fractioningreenhousegasemissions碳泄漏/TgCCarbonleakage占溫室氣體排放總量比例/%Fractioningreenhousegasemissions凈固碳量/TgCNetcarbonsequestration溫室氣體排放抵消固碳量/%Fractionofgreenhousegasemissionsincarbonsequestration西北、中西部地區northwestandmid-westregions20.3150.4519.9549.550.8921.823.1778.1836.2010.08南部地區southregion33.9860.5022.1939.501.4732.093.1167.9151.598.16東北地區northeastregion1.652.8156.9197.190.091.396.5098.6151.9811.24天保工程Naturalforestprotectionprogram55.9436.0999.0563.912.4516.0812.7883.92139.779.82

天保工程各區域由于調減木材產量導致工程邊界外的碳泄漏大于邊界內營造林的碳排放。武曙紅等[51]和Schwarze等[24]為減少碳泄漏風險提出了應對策略。從項目層面上，有必要在造林項目實施前的設計階段將可能的泄漏因素考慮在內并采取相應的措施如合理選址、泄漏監測、開發具有社會、經濟等多方面效益的項目[24,51]；從宏觀層面上，可以通過對林業碳匯項目碳信用額度上限、項目類型和規模進行控制以降低碳泄漏的風險[24]。

本研究碳排放和碳泄漏對天保工程固碳的抵消較小，說明天保工程在溫室氣體減排和減緩全球氣候變暖上具有巨大潛力。也有類似研究表明造林碳匯項目凈固碳效果明顯。然而不同研究針對不同的造林碳匯項目展開，碳排放、碳泄漏計入邊界的不同導致溫室氣體排放對固碳量的抵消存在差異。國內已有學者對生態林造林碳匯項目的溫室氣體排放和凈固碳能力展開研究，結果表明，在計入期內生態林造林溫室氣體排放對固碳的抵消作用僅為0.01%—0.24%[16-17,52-53]。以上研究主要考慮造林過程機械設備和運輸工具化石燃料燃燒造成的溫室氣體排放，且溫室氣體排放主要在造林當年產生。因此，相比于本研究溫室氣體排放對固碳的抵消作用較小。對于經濟林造林碳匯項目，已有學者計量了膏桐林碳匯項目的凈固碳量。營造林溫室氣體排放主要來自造林基肥和撫育管理追肥中含氮肥料的施用引起的N2O排放以及造林、補植補造和撫育過程苗木和化肥的運輸。結果表明，該項目于造林后前10年均為碳源，自第11年起開始有固碳效益。在20年的計入期內營造林溫室氣體排放對固碳的抵消作用為17.26%[18]。天保工程造林主要以生態林為主，經濟林造林的碳排放強度大于生態林造林的碳排放強度是上述研究溫室氣體排放抵消作用高于本研究的主要原因(表3)。國外學者對造林碳匯項目的溫室氣體排放和凈固碳能力也有研究，這些研究主要基于對造林全過程“搖籃到門”溫室氣體排放的評價，從初期種子生產至最終木材運輸。研究結果表明：造林全程產生的溫室氣體排放僅占森林固碳量的0.4%—2.3%，占本國化石燃料燃燒溫室氣體排放總量的比例也很小[50,54-55]。Sathaye等[56]綜述了國外學者對造林項目邊界外碳泄漏的研究結果，發現碳泄漏對固碳的抵消作用為0.02%—41%。以上研究結果都表明造林碳匯項目具有顯著的固碳效益。寧可等[57]研究表明通過優化碳匯林的經營管理可以進一步提高森林的碳收益。除了造林碳匯項目，也有學者就其他固碳措施對溫室氣體減排的有效性進行了研究，發現目前較受重視的農田措施都會因溫室氣體的排放抵消部分甚至全部土壤固碳效益[58]。與之相比，重大林業生態工程具有固碳效果可觀，工程碳排放和碳泄漏對工程固碳抵消小，凈固碳顯著等優勢。森林基礎設施建設、造林、新造林及森林管護、跡地更新等林業活動產生的碳排放僅可持續短暫的幾年，本研究僅計算了天保工程一期內的凈固碳量和年均凈固碳量，然而隨著林齡的增加，林分固碳速率還會繼續提高[59]。因此，從林分生長的整個過程看，未來天保工程的凈固碳量和年均凈固碳量還會進一步提高。由于中國森林總面積和平均生物量碳密度的增加，到本世紀中葉中國森林將保持較大的固碳潛力[6]。因此，造林碳匯項目，特別是類似天保工程同時具備造林和調減木材產量兩項固碳效益的林業工程，從溫室氣體減排角度上值得推廣。基于國際能源署公布的數據，天保工程一期凈固碳量相當于2000—2010年我國化石燃料燃燒溫室氣體排放總量的0.89%，年均凈固碳量相當于2005年(我國2020年減排目標基準年)我國化石燃料燃燒溫室氣體排放總量的0.86%[60]。因此，作為一個單項生態工程，天保工程的實施對我國溫室氣體減排目標的實現不容忽視。

本研究在天保工程碳排放、碳泄漏和凈固碳量的計算上存在一定的不確定性。有研究表明，天保工程2000—2010年工程區內生態系統土壤保持量增加了9.24億t[61]。相應地，增加的土壤有機碳保持量也是天保工程的固碳效益[62]。除此之外，增加的土壤養分保持量可以減少化肥的施用量，由此可能減少溫室氣體排放對固碳的抵消作用[63]。森林管護是天保工程的主要措施之一，森林防火、病蟲害防治和制止破壞森林資源活動的措施進一步增加了森林固碳量[48]。然而，造林工程可能對當地生態系統構成潛在的環境風險。Smith等[21]估算了熱帶桉樹林年固碳1 PgC/a可導致土地蒸騰量在原有基礎上增加50%，影響了當地水文循環并對當地生物多樣性構成了威脅。Gao等[64]也提出我國主要造林工程項目集中在干旱、半干旱地區的低生態系統水分利用效率和低植物水分利用效率的區域，導致植被固碳的水資源消耗成本較高，對生態環境造成不利影響。以上研究提到的造林對生態環境構成負面影響的“生態碳泄漏”可能會增加溫室氣體排放對天保工程固碳的抵消作用。基于數據的可獲得性和研究方法的有待完善，本研究未計算上述天保工程額外的固碳效益和可能存在的生態碳泄漏。

4　結論

(1)天保工程一期邊界內營造林碳排放總量為2.45 TgC，其中西北、中西部地區0.89 TgC，南部地區1.47 TgC，東北地區0.09 TgC；邊界外碳泄漏總量為12.78 TgC，其中西北、中西部地區3.17 TgC，南部地區3.11 TgC，東北地區6.50 TgC。

(2)天保工程不同區域碳排放組成特征不同。造林及配套森林基礎設施建設是西北、中西部地區和南部地區主要的工程措施碳排放，建材是主要的物資碳排放；新造林及森林管護是東北地區主要的工程措施碳排放，燃油是主要的物資碳排放。

(3)天保工程一期碳排放和碳泄漏對固碳的抵消作用為9.82%，凈固碳量為139.77 TgC，相當于同期我國化石燃料燃燒溫室氣體排放總量的0.89%。因此，天保工程一期建設在我國溫室氣體減排和減緩全球氣候變暖上做出了巨大貢獻。

[1]Malhi Y, Meir P, Brown S. Forests, carbon and global climate. Philosophical Transactions of the Royal Society A Mathematical Physical and Engineering Sciences, 2002, 360(1797): 1567-1591.

[2]IPCC. Climate Change 2013: The physical science basis // Stocker T F, Qin D, Plattner G K, Tignor M, Allen S K, Boschung J, Nauels A, Xia Y, Bex V, Midgley P M, eds. Contribution of Working Group I to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA: Cambridge University Press, 2013: 1535-1535.

[3]Pan Y D, Birdsey R A, Fang J Y, Houghton R, Kauppi P E, Kurz W A, Phillips O L, Shvidenko A, Lewis S L, Canadell J G, Ciais P, Jackson R B, Pacala S W, McGuire A D, Piao S L, Rautiainen A, Sitch S, Hayes D. A large and persistent carbon sink in the world′s forests. Science, 2011, 333(6045): 988-993.

[4]Fang J Y, Guo Z D, Hu H F, Kato T, Muraoka H, Son Y. Forest biomass carbon sinks in East Asia, with special reference to the relative contributions of forest expansion and forest growth. Global Change Biology, 2014, 20(6): 2019-2030.

[5]Yu G R, Chen Z, Piao S L, Peng C H, Ciais P, Wang Q F, Li X R, Zhu X J. High carbon dioxide uptake by subtropical forest ecosystems in the East Asian monsoon region. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2014, 111(13): 4910-4915.

[6]Hu H F, Wang S P, Guo Z D, Xu B, Fang J Y. The stage-classified matrix models project a significant increase in biomass carbon stocks in China′s forests between 2005 and 2050. Scientific Reports, 2015, 5: Article number: 11203.

[7]方精云, 黃耀, 朱江玲, 孫文娟, 胡會峰. 森林生態系統碳收支及其影響機制. 中國基礎科學, 2015, (3): 20-25.

[8]張小全. LULUCF在《京都議定書》履約中的作用. 氣候變化研究進展, 2011, 7(5): 369-377.

[9]Schlamadinger B, Marland G. The Kyoto Protocol: provisions and unresolved issues relevant to land-use change and forestry. Environmental Science & Policy, 1998, 1(4): 313-327.

[10]Jung M. The role of forestry projects in the clean development mechanism. Environmental Science & Policy, 2005, 8(2): 87-104.

[11]Wang X K, Feng Z W, Ouyang Z Y. The impact of human disturbance on vegetative carbon storage in forest ecosystems in China. Forest Ecology and Management, 2001, 148(1-3): 117-123.

[12]袁梅, 謝晨, 黃東. 減少毀林及森林退化造成的碳排放(REDD)機制研究的國際進展. 林業經濟, 2009, (10): 23-28.

[13]Gupta A, L?vbrand E, Turnhout E, Vijge M J. In pursuit of carbon accountability: the politics of REDD+ measuring, reporting and verification systems. Current Opinion in Environmental Sustainability, 2012, 4(6): 726-731.

[14]Vine E L, Sathaye J A, Makundi W R. Forestry projects for climate change mitigation: an overview of guidelines and issues for monitoring, evaluation, reporting, verification, and certification. Environmental Science & Policy, 2000, 3(2-3): 99-113.

[15]Shin M Y, Miah M D, Lee K H. Potential contribution of the forestry sector in Bangladesh to carbon sequestration. Journal of Environmental Management, 2007, 82(2): 260-276.

[16]魏亞韜. 我國造林再造林碳匯項目碳計量方法研究——以八達嶺地區為例[D]. 北京: 北京林業大學, 2011.

[17]李夢, 施擁軍, 周國模, 周大勇, 張嬌, 張英海. 浙江省嘉興市高速公路造林碳匯計量. 浙江農林大學學報, 2013, 31(3): 329-335.

[18]歐光龍, 唐軍榮, 王俊峰, 楊紹輝, 胥輝. 云南省臨滄市膏桐能源林造林碳匯計量. 應用與環境生物學報, 2010, 16(5): 745-749.

[19]陳先剛, 趙曉惠, 陸梅. 造林再造林項目碳匯能力有效性判別. 東北林業大學學報, 2009, 37(10): 99-101.

[20]朱臻, 沈月琴, 徐志剛, 吳偉光, 寧可, 王志強. 森林經營主體的碳匯供給潛力差異及影響因素研究. 自然資源學報, 2014, 29(12): 2013-2022.

[21]Smith L J, Torn M S. Ecological limits to terrestrial biological carbon dioxide removal. Climatic Change, 2013, 118(1): 89-103.

[22]張治軍, 張小全, 朱建華, 羅云建, 侯振宏, 褚金翔. 清潔發展機制(CDM)造林再造林項目碳匯成本研究——以CDM廣西珠江流域治理再造林項目為例. 氣候變化研究進展, 2009, 5(6): 348-356.

[23]武曙紅. 我國CDM造林和再造林項目方法學及案例研究[D]. 北京: 北京林業大學, 2006.

[24]Schwarze R, Niles J O, Olander J. Understanding and managing leakage in forest-based greenhouse-gas-mitigation projects. Philosophical Transactions of the Royal Society A Mathematical Physical and Engineering Sciences, 2002, 360(1797): 1685-1703.

[25]Magnani F, Dewar R C, Borghetti M. Leakage and spillover effects of forest management on carbon storage: theoretical insights from a simple model. Tellus Series B Chemical and Physical Meteorology, 2009, 61(2): 385-393.

[26]Jonsson R, Mbongo W, Felton A, Boman M. Leakage implications for European timber markets from reducing deforestation in developing countries. Forests, 2012, 3(3): 736-744.

[27]Hu X, Shi G Q, Hodges D G. International market leakage from China′s Forestry polices. Forests, 2014, 5(11): 2613-2625.

[28]Sun B, Sohngen B. Set-asides for carbon sequestration: implications for permanence and leakage. Climatic Change, 2009, 96(3): 409-419.

[29]Henders S, Ostwald M. Forest carbon leakage quantification methods and their suitability for assessing leakage in REDD. Forests, 2012, 3(1): 33-58.

[30]逯非. 中國農田化學氮肥施用和秸稈還田的土壤固碳潛力及可行性研究[D]. 北京: 中國科學院生態環境研究中心, 2009.

[31]胡會峰, 劉國華. 中國天然林保護工程的固碳能力估算. 生態學報, 2006, 26(1): 291-296.

[32]Deng L, Liu G B, Shangguan Z P. Land-use conversion and changing soil carbon stocks in China′s ‘Grain-for-Green’ Program: a synthesis. Global Change Biology, 2014, 20(11): 3544-3556.

[33]Liu W H, Zhu J J, Jia Q Q, Zheng X, Li J S, Lou X D, Hu L L. Carbon sequestration effects of shrublands in Three-North Shelterbelt Forest region, China. Chinese Geographical Science, 2014, 24(4): 444-453.

[34]Zeng X H, Zhang W J, Cao J S, Liu X P, Shen H T, Zhao X. Changes in soil organic carbon, nitrogen, phosphorus, and bulk density after afforestation of the “Beijing-Tianjin Sandstorm Source Control” program in China. Catena, 2014, 118: 186-194.

[35]Zhou W M, Lewis B J, Wu S N, Yu D P, Zhou L, Wei Y W, Dai L M. Biomass carbon storage and its sequestration potential of afforestation under natural forest protection program in China. Chinese Geographical Science, 2014, 24(4): 406-413.

[36]劉廣為, 趙濤, 米國芳. 中國碳排放強度預測與煤炭能源比重檢驗分析. 資源科學, 2012, 34(4): 677-687.

[37]張靜. 最新人工造林規劃編制與退耕還林工程建設標準規范實務全書. 北京: 中國林業出版社, 2015.

[38]梅煌偉. 福建省主要溫室氣體排放核算及特征分析[D]. 福州: 福建師范大學, 2012.

[39]IPCC. 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories. // Eggleston H S, Buendia L, Miwa K, Ngara T, Tanabe K, eds. The National Greenhouse Gas Inventories Programme. Japan: IGES, 2006.

[40]Tian Y H, Zhu Q H, Geng Y. An analysis of energy-related greenhouse gas emissions in the Chinese iron and steel industry. Energy Policy, 2013, 56: 352-361.

[41]Wang Y L, Zhu Q H, Geng Y. Trajectory and driving factors for GHG emissions in the Chinese cement industry. Journal of Cleaner Production, 2013, 53: 252-260.

[42]李云開. 華北平原糧食作物灌溉消耗地下水及能源的特征[D]. 北京: 中國科學院生態環境研究中心, 2013.

[43]Lu F, Wang X K, Han B, Ouyang Z Y, Duan X N, Zheng H. Net mitigation potential of straw return to Chinese cropland: estimation with a full greenhouse gas budget model. Ecological Applications, 2010, 20(3): 634-647.

[44]陳舜. 中國農田化肥農藥生產的溫室氣體排放估算[D]. 北京: 中國科學院生態環境研究中心, 2014.

[45]國家林業局. 中國林業統計年鑒2000-2010. 北京: 中國林業出版社, 2001-2011.

[46]于海卿, 伊文錄. 以煤代木 勢在必行. 中國林業, 1995, (3): 33-33.

[47]陳泮勤, 王效科, 王禮茂. 中國陸地生態系統碳收支與增匯對策. 北京: 科學出版社, 2008.

[48]張志達. 天然林資源保護工程管理手冊. 北京: 中國林業出版社, 2006.

[49]段愛國, 張建國. 速生豐產林培育理論與技術探討. 林業建設, 2014, (2): 27-31.

[50]Gaboury S, Boucher J F, Villeneuve C, Lord D, Gagnon R. Estimating the net carbon balance of boreal open woodland afforestation: A case-study in Québec′s closed-crown boreal forest. Forest Ecology and Management, 2009, 257(2): 483-494.

[51]武曙紅, 張小全, 李俊清. CDM林業碳匯項目的泄漏問題分析. 林業科學, 2006, 42(2): 98-104.

[52]尹曉芬, 王曉鳴, 王旭, 王灝, 吳喬明. 林業碳匯項目基準線和監測方法學及應用分析——以貴州省貞豐縣林業碳匯項目為例. 地球與環境, 2012, 40(3): 460-465.

[53]趙福生, 師慶東, 衣懷峰, 吳友均, 張新平, 張偉燕. 克拉瑪依造林減排項目溫室氣體(GHG)減排量計算. 干旱區研究, 2015, 32(2): 382-387.

[54]Timmermann V, Dibdiakova J. Greenhouse gas emissions from forestry in East Norway. The International Journal of Life Cycle Assessment, 2014, 19(9): 1593-1606.

[55]Berg S, Lindholm E L. Energy use and environmental impacts of forest operations in Sweden. Journal of Cleaner Production, 2005, 13(1): 33-42.

[56]Sathaye J A, Andrasko K. Special issue on estimation of baselines and leakage in carbon mitigation forestry projects. Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change, 2007, 12(6): 963-970.

[57]寧可, 沈月琴, 朱臻, 黃敏, 王成軍. 農戶杉木經營的固碳能力影響因素及碳供給決策措施. 林業科學, 2014, 50(9): 129-137.

[58]逯非, 王效科, 韓冰, 歐陽志云, 鄭華. 農田土壤固碳措施的溫室氣體泄漏和凈減排潛力. 生態學報, 2009, 29(9): 4993-5006.

[59]于洋, 賈志清, 朱雅娟, 劉艷書, 劉海濤, 李清雪. 高寒沙地烏柳防護林碳庫隨林齡的變化. 生態學報, 2015, 35(6): 1752-1760.

[60]International Energy Agency.China, People′s Republic of: Indicators for 2000-2010. http://www.iea.org/statistics/statisticssearch/report/?country=CHINA&product=indicators&year2000 [2012/2015].

[61]饒恩明. 中國生態系統土壤保持功能變化及其影響因素[D]. 北京: 中國科學院生態環境研究中心, 2015.

[62]劉飛, 楊柯, 李括, 彭敏, 聶海峰. 我國四種典型土類有機碳剖面分布特征. 地學前緣, 2011, 18(6): 20-26.

[63]李士美, 謝高地, 張彩霞, 祁悅. 森林生態系統土壤保持價值的年內動態. 生態學報, 2010, 30(13): 3482-3490.

[64]Gao Y, Zhu X J, Yu G R, He N P, Wang Q F, Tian J. Water use efficiency threshold for terrestrial ecosystem carbon sequestration in China under afforestation. Agricultural and Forest Meteorology, 2014, 195-196: 32-37.

Greenhouse gas emissions and net carbon sequestration of the natural forest protection program in China

LIU Bojie1,2, LU Fei1,3,*, WANG Xiaoke1,3, LIU Weiwei1,2, WANG Liyan1,2,RAO Enming1, ZHANG Lu1, ZHENG Hua1

1StateKeyLaboratoryofUrbanandRegionalEcology,ResearchCenterforEco-EnvironmentalSciences,ChineseAcademyofSciences,Beijing100085,China2UniversityofChineseAcademyofSciences,Beijing100049,China3JointCenterforGlobalChangeStudies,Beijing100875,China

Annual variance of carbon emissions and carbon leakage in the Natural Forest Protection Program (NFPP) was analyzed based on the calculation of carbon emissions from afforestation within the project boundary and carbon leakage out of the boundary in the first-stage (2000—2010) of the NFPP. Carbon emissions and carbon leakage were compared among the NFPP and its component regions, and variance of net carbon sequestration was characterized. The results showed that carbon emissions of the NFPP in the combined northwest and mid-west regions, the south region, the northeast region, and the whole NFPP region were 0.89, 1.47, 0.09, 2.45 Tg C, respectively. Meanwhile, carbon leakage from the above regions was 3.17, 3.11, 6.50, 12.78 Tg C, respectively. Spatial differences in program measures and carbon emission intensity were responsible for the differences in carbon emissions between various regions. Program measures showed that afforestation and corresponding forestry infrastructure construction were most prominent for the northwest/mid-west regions and the south region, while protection of young and mature forests was important in the northeast region. Accordingly, production and consumption of building materials were the main sources of carbon emissions for the former two regions, and consumption of fossil fuels was the main source for the latter region. Overall, in the first-stage of the NFPP, additional greenhouse gas emissions resulting from carbon emissions and carbon leakage totaled 15.23 Tg C, which counteracted 9.82% of the sequestered carbon in the program. Greenhouse gas emissions from the northwest/mid-west regions, the south region, and the northeast region could countervail 10.08%, 8.16%, and 11.24% of their carbon sequestration, respectively. Net carbon sequestration in the first-stage of the NFPP was 139.77 Tg C with an annual average of 12.71 Tg C/a. Therefore, carbon emissions and carbon leakage only played a minor role in neutralizing carbon benefits, and the first-stage of the NFPP contributed significantly to greenhouse gas emission reduction in China as well as global climate warming mitigation. Potential routes of greenhouse gas emission reduction include reasonable planning and avoidance of impulsive or reckless construction.

Natural Forest Protection Program (NFPP); carbon emissions; carbon leakage; net carbon sequestration; greenhouse gas

中國科學院戰略性先導科技專項子課題(XDA05060102, XDA05050602); 中國科學院青年創新促進會

2015-09-01;

2016-01-04

Corresponding author.E-mail: feilu@rcees.ac.cn

10.5846/stxb201509011808

劉博杰，逯非，王效科，劉魏魏，王莉雁, 饒恩明，張路，鄭華.中國天然林資源保護工程溫室氣體排放及凈固碳能力.生態學報,2016,36(14):4266-4278.

Liu B J, Lu F, Wang X K, Liu W W, WANG L Y, Rao E M, Zhang L, Zheng H.Greenhouse gas emissions and net carbon sequestration of the natural forest protection program in China.Acta Ecologica Sinica,2016,36(14):4266-4278.